4 Erfaringer med reguleringer på området

Ved hjælp af en interviewundersøgelse har vi indhentet relevant information om lugt fra arealkilder. Undersøgelsen har i første omgang været rettet mod landets amter, hvor vi ved telefonsamtaler med miljømedarbejdere har fået nyttig information. I flere tilfælde har vi lånt måledata, rapporter og driftsvilkår for de relevante anlæg. Desuden har vi opsamlet nyttig information fra indlæg på en temadag for en gruppe aktører på området[20]. De indsamlede informationer er anonymiseret af hensyn til forløbet af konkrete, aktuelle sager.

I alle adspurgte amter findes forskellige typer af arealkilder (komposteringsanlæg, rensningsanlæg, gylletanke og åbne biofiltre). Det er dog især komposteringsanlæggene, der er årsag til jævnlige klager i relation til lugt. Disse anlæg behandler organisk materiale – enten i form af spildevandsslam eller kompost fra parker, haver, affaldssortering o. lign. Klagerne er ikke nødvendigvis udtryk for, at disse anlæg har en større lugtemission end andre typer af arealkilder. De adspurgte sagsbehandlere giver især udtryk for, at problemerne skyldes forkert placering i nærheden af bebyggelse. Dog mener flere adspurgte, at slam bør efterbehandles og dermed ”lugte af” allerede ved kilden, dvs. hos de leverende spildevandsanlæg. Der er i den forbindelse gode erfaringer med slamtørringsanlæg og evt. efterfølgende afbrænding i flere kommuner.

Der er flest klager om sommeren, hvilket bl.a. kan kobles til meteorologiske forhold. Men naboerne er også mere udenfor om sommeren (griller, tørrer tøj etc.) og kan derfor lettere føle sig generede.

Sommerperioden er ofte præget af højtryk, der er karakteriseret ved længerevarende perioder med lav vindhastighed. Under disse betingelser fortyndes lugtemissionen ikke og kan lægge sig som en slags ”dyne” lige over jordoverfladen. Derudover kan tågedannelse medføre, at aerosoler vil blive fastholdt omkring milen og senere blive spredt i området omkring anlægget. Der er også en tendens til flest klager henholdsvis om morgenen og om aftenen. Disse perioder er i sommerperioden kendetegnet ved lav vindhastighed på grund af mindre termik i luften. Desuden er luftens indhold af vanddamp højere i aften- og morgentimerne. Dette stemmer overens med observationer i umiddelbar nærhed af komposteringsanlæg, idet der er registreret et sammenfald mellem luftens indhold af vanddamp og lugt. Derudover udviser klagerne en sammenhæng med driftsaktiviterne på anlæggene. I forbindelse med milevendinger på komposteringsanlæg frigives store mængder af lugtpotente stoffer - primært fra den anaerobe nedbrydning i milen.

Disse faktorer har amterne i varierende grad brugt i forbindelse med de driftsvilkår, der foreløbigt er blevet fastsat til anlæg forskellige steder i landet. De aktuelle vilkår har særlig fokus på de meteorologiske forhold. Således skal flere komposteringsanlæg afhjælpe lugtgener ved at indpasse eksempelvis milevendinger efter vindretning og vindhastighed.

Et enkelt anlæg har fået følgende vilkår:

Milerne skal have en størrelse, der tillader vending

Undlade milevending, hvis temperaturen i omgivelserne overstiger 25 °C

Kun foretage milevending, når vindretningen er væk fra naboerne

Iltindholdet i materialet skal måles

Overholdelse af disse vilkår har medført færre klager og efter sagsbehandlerens personlige vurdering betydet, at lugtkarakteren fra anlægget ikke længere er ”rådden”.

Derudover er der typisk krav til mængden af opbevaret materiale, samt perioden det organiske affald opbevares på anlægget. Krav til måling af fysiske, kemiske og biologiske parametre er sjældne. Vi har kun fundet et enkelt anlæg (der kan godt være flere), som har ugentlige registreringer af temperatur og ilt i milerne indført i driftsvilkårene. I dette tilfælde bruges målingerne til en løbende vurdering af driftsaktiviteter, driftsprocesser og produktion samt eventuelle afledte tiltag. Man kan imidlertid ikke opstille, præcise generelle krav til driftsparametre, idet affald nedbrydes forskelligt afhængigt af beskaffenhed og oprindelse. Det er nødvendigt at kende de optimale værdier for parametrene i hver enkelt procestype.

Få myndigheder har stillet krav til lugtkoncentrationen i omgivelserne. Ofte er der tale om, at virksomheden ikke må give anledning til ”væsentlige” lugtgener udenfor området. I et eksempel har en stor fladekilde dog fået opstillet krav til et maksimalt lugtbidrag på 10 LE/m³ i omgivelserne. Det er dog ikke anvist, hvorledes dette krav skal dokumenteres. Der er imidlertid procedurer og skemaer til udfyldelse, hvis lugtgener meldes til den pågældende kommune eller virksomheden. Derved sikrer man sig viden om, hvilken hændelse der udløste genen. Kommunen kan gribe ind, hvis virksomheden ikke gennem procedurer og driftsjournaler kan forhindre lugtgener. Der kan i yderste konsekvens gives påbud.

Et komposteringsanlæg for organisk dagrenovation og haveaffald har tidligere givet anledning til 8 – 9 klager årligt. I de sidste to år har amtet imidlertid ikke modtaget klager over anlægget. Dette er et resultat af en lang række tiltag, der alle har haft til formål at reducere lugten fra anlægget. Det er i høj grad søgt at minimere lugtgener via optimering af processerne og forskellige driftsforhold. Således vendes milerne ikke i starten af komposteringsprocessen. Denne periode giver især anledning til dannelse af organiske syrer, som er meget ildelugtende. Ved at udskyde den første milevending undgås et stort udslip af disse forbindelser.

Derudover foretages milevendinger kun, når vindretningen fører lugten væk fra beboelse. Udslippet af ildelugtende forbindelser søges også mindsket ved afdækning af milerne med 10-20 cm af den såkaldte sigterest. Da dele af anlægget er overdækket kan kompostens vandindhold bedre kontrolleres, idet tagdækket forhindrer at perioder med nedbør øger vandindholdet i komposten til et kritisk niveau. Komposten er desuden blandet med grovere materiale således, at tilgangen af ilt er optimal gennem det meste af komposteringsprocessen.

Et dansk rensningsanlæg har fået gennemført to lugtundersøgelser inden for et år. Lugtemissionen fra de formodet mest lugtende kilder blev bestemt, og spredningen af lugt blev beregnet med OML-MULTI. Beregningerne viste, at 99 percentilen på timemiddelbasis overskrider 100 LE/m³ 300 meter fra referencepunktet på anlægget. 60 LE/m³ overskrides 500 meter væk. Der er ikke registreret klager over lugt fra anlægget, og der er således ikke overensstemmelse mellem måling og oplevede gener.

Generelt hersker der stor tvivl om, hvorledes en ansøgning om udvidelse skal håndteres. Det er sikkert, at større afstand til boliger giver større robusthed i området og dermed mindre risiko for lugtgener.

Myndighederne har generelt svært ved at bedømme lugtens styrke og hvorvidt lugtpåvirkningen af omgivelserne er ”rimelig”. Den anvendte skala opleves som meget diffus, og selv efter målinger kan den beregnede immission være svær at forholde sig til. Mange komposteringsanlæg har fået foretaget målinger i forbindelse med klager. Målingerne er sædvanligvis omfattende og illustrerer typisk varierende produktionsscenarier. Som nævnt i afsnit 5.1 findes flere forskellige metoder til måling af lugtemission. Enkelte anlæg er blevet vurderet med flere forskellige målemetoder, hvilket har resulteret i varierende værdier for lugtkoncentrationen i omgivelserne. Desuden påpeger flere, at spredningsberegning med OML-MULTI ikke er optimal og helt klart defineret for arealkilder. Der efterlyses især information om korrektionsfaktoren for omsætning mellem timemiddel- og minutmiddelværdier.

Myndighederne har således flere argumenter for ikke automatisk at bruge målinger som et led i sagsbehandlingen. Lugtmålinger på arealkilder vurderes som usikre, da forskellige metoder anføres at give varierende resultater. Dermed forsvinder grundlaget for en ensartet sagsbehandling. Da man samtidig ikke har en éntydig anvendelse af spredningsberegninger opleves lugtvejledningens anvisninger med et maksimalt lugtbidrag på 5 – 10 LE/m³ i omgivelserne (2 – 3 gange højere værdier kan accepteres i det åbne land og industriområder)1 som vanskelige at håndtere i sagsbehandlingen. Der findes ikke en eksakt grænseværdi, og den pågældende myndighed skal således definere et kriterium for ”væsentlig” lugtpåvirkning. Desuden er spørgsmålet ofte, hvad der er væsentligt for de lokale beboere.

Det påpeges, at OML-MULTI mangler mulighed for indtastning af eksempelvis temperaturen i kompostmiler – når der er tale om store arealer, er det termiske løft betydeligt. Desuden mener flere sagsbehandlere og konsulenter, at det er problematisk, at modellen regner på en standardvejrsituation fra Kastrup Lufthavn. Dette sikrer et ensartet grundlag i sagsbehandlingen i hele landet, men er ikke nødvendigvis repræsentativt i relation til lokale vejrforhold. Alternativer til OML-MULTI er blevet anvendt forskellige steder i landet. I øjeblikket afprøves en spredningsmodel, der er koblet til en vejrstation, som omsamler lokale vejrdata. Dette giver mulighed for at følge lugtspredningen online, hvilket kan bruges som styringsparameter på de enkelte anlæg (se mere i afsnit 5.4.2).

4.2 Danske erfaringer med overdækning

Flere rensningsanlæg i bl.a. Fredericia og Hundested har hel eller delvis overdækning af anlæggene. Herved mindskes bestrygningen med luft og lugtgenerne reduceres tilsvarende. På Lundtofte Renseanlæg renses afsugningsluften via et biofilter renset til et lugtimmissionskoncentrationsbidrag på < 5 LE/m³.

Ved overdækning opnås en reduktion på over 90 % i forhold til ingen overdækning.

4.3 Erfaringer fra udlandet

Kompostering og spildevandsbehandling har stor bevågenhed i andre lande, og der gøres forskellige tiltag for at kvantificere problemerne og for at kontrollere dem. Nogle steder håndteres kompostering i lukkede haller, og bestemmelse af lugtemissioner og regulering af dem følger samme retningslinier som andre punktkilder. Tilsvarende gælder for spildevandsanlæg, hvor overdækning finder anvendelse for de mest lugtende kilder[21].

På åbne anlæg er der meget forskelligartede erfaringer. Udgangspunktet er generelt som i Danmark, at der skal måles for at bestemme problemernes størrelse. Flere og flere internationale artikler omtaler imidlertid begrænsningerne ved selve målingerne og det konkluderes at være utilstrækkeligt. Nogle af de nyere erfaringer sigter på et øget samspil med naboerne og anvendelse af observationer på såvel anlæg som i omgivelser.

Fra udenlandske undersøgelser har vi materiale fra bl.a. England og Tyskland, som er meget bevidste om lugts betydning for miljøet. Også Australien har arbejdet meget med lugt, bl.a. fra arealkilder. I lugtsammenhæng er det endvidere relevant at se på Holland, der er et lille, fladt land med stor befolkningstæthed og derfor har samme potentielle lugtgener fra virksomheder som Danmark. Andre erfaringer er hentet fra Canada og Belgien.

4.3.1 Canada

På et komposteringsanlæg i Montreal, Canada, håndteres årligt 10.000 tons have- og parkaffald[22]. Hovedparten ankommer til anlægget i oktober og november. Anlægget ligger i et tæt bebygget område (ca. 4.500 personer/km²) på en plads, hvor der også er en almindelig losseplads.

Komposteringen foregår i åbne miler på et underlag af grus, og milerne vendes regelmæssigt med en specialkonstrueret milevender. Tidligere erfaringer med vending med en frontlæsser er, at milerne blev vendt uregelmæssigt, hvilket førte til problemer med anaerobe forhold.

Poser med affald fra private åbnes i et kontinuert anlæg med 15 tons per time. Tidligere blev de åbnet manuelt i en tidskrævende proces, der betød, at affaldet lå længe i poserne og dannede meget lugtende stoffer i anaerobe processer.

Der var en helt tydelig erkendelse af, at elimination af anaerobe processer har medført en bedring af lugtforholdene. Der var imidlertid stadig en negativ holdning (klager) i omgivelserne og en frygt for, at lugten i virkeligheden stammede fra lossepladsen. Det blev derfor besluttet at gennemføre et studium for at kvantificere den reelle påvirkning fra anlægget og andre kilder og identificere kritiske processer på anlægget.

Studiet blev gennemført med et repræsentativt udsnit af beboerne indenfor en radius på 1,5 km fra anlægget. Formålet var desuden at involvere beboerne i anlægget og ønsket om at forbedre forholdene, så beboerne følte sig orienteret og forstod problematikken.

Efter træning og test med standardstoffer blev 43 personer instrueret i at registrere lugt uden for deres bopæl morgen og aften i en periode på godt to måneder i den mest belastede periode af året (oktober til december).

Resultaterne af 4323 observationer viste, at lugt kunne erkendes i 24 % af perioderne. Heraf var det i ca. halvdelen kun netop muligt at erkende lugt (på eller lige over lugttærskelen). Middel til stærke lugte kunne erkendes i 14 % af perioderne, og stærke og uacceptable lugte kun i 4 % af perioderne.

I halvdelen af tilfældene (46 %) blev kompost angivet som årsag til lugt, mens losseplads (22 %) og andre lugtkilder (32 %) var årsag til resten.

Afstanden 1,5 km var valgt ud fra spredningsberegninger under forskellige vindforhold og målte emissionsrater. Undersøgelsen med beboerne bekræftede denne radius, og det var tydeligt, at kompostlugt var mest tydelig inden for 500 meter fra anlægget (figur 2 -

(meget svag)

(svag)

(tydelig)

(stærk)

(uacceptabel))

Den meget svage lugt (¦) er nogenlunde jævnt udbredt og kan måske skyldes blade på jorden eller vanskeligheder med at skelne kompost fra andre lugte.

Af de samlede observationer kan kompostlugt erkendes i ca. 12 % af tilfældene. Heraf findes ca. 12 % i afstanden 1,5 km fra anlægget. Det svarer til ca. 1,5 % af alle observationer.

Det er således lykkedes at bestemme den reelle påvirkning af det aktuelle anlæg i forhold til andre kilder, men data er ikke tilstrækkelige til at finde de kritiske kilder og operationer på anlægget. Artiklen lægger op til bestemmelser af emissionsrater generelt for den type anlæg. Der er foretaget sådanne målinger samtidig med nabostudiet, men resultaterne er ikke publiceret endnu.

4.3.2 Belgien

Der er ingen lovgivning om lugt i Belgien, hverken for punkt- eller arealkilder. Vurdering og regulering sker fra sag til sag. Hvis der opstår klager, forlanger myndighederne sommetider lugtanalyser, men der findes ingen standard procedure[23]. Belgiske myndigheder planlægger imidlertid at lægge sig tæt op ad hollandske retningslinier.

Selvom der ikke er en egentlig lovgivning, er der foretaget flere undersøgelser på arealkilder i Belgien.

4.3.2.1 Optimering af anlæg

På et anlæg nord for Bruxelles komposteres årligt 60.000 tons grønsags-, frugt- og haveaffald[24]. Metoden er indendørs kompostering med behandling af den producerede gas i lugtreducerende anlæg. Komposteringsmassen beluftes, processen varer 10-11 uger. Samtidig komposteres andet grønt affald i et åbent anlæg.

Hallerne bliver drevet med undertryk for at forhindre diffuse emissioner, og gassen bliver ledt til kombinationer af skrubber og biofilter.

Lugtklager fra naboerne i industriområder gav anledning til, at virksomheden satte et arbejde i gang for at identificere og bekæmpe problemerne. Arbejdet omfattede komponent- og lugtanalyser i gassen og lugtbestemmelse i omgivelserne med lugtpaneler (sniffing teams) og måling af meteorologiske forhold. På basis af målingerne blev der udført spredningsberegninger.

Som en del af arbejdet blev der nedsat en gruppe, hvor også naboerne havde repræsentanter.

Komponentanalyserne afslørede tilstedeværelse af aldehyder, furaner, organiske svovlforbindelser, estere og terpener som de vigtigste.

Feltmålingerne viste, at lugt netop kunne registreres 750 meter fra anlægget, mens spredningsberegningerne forudsagde, at 98 percentilen for 1 OU/m³ lå 1.700 meter væk.

Stadige og voksende lugtgener betød en lukning i to måneder. Efterfølgende måtte virksomheden forpligte sig til, at anlæggets kapacitet på 1.200 tons/uge absolut ikke måtte overskrides og, at driften altid var optimal. Der indførtes strengere krav for accept af affald og regelmæssig rengøring blev iværksat.

Percolat fra pladsen blev behandlet i et spildevandsanlæg, og biofilteret blev gjort tre gange større og gassen udledt gennem en højere skorsten.

Antal lugtklager faldt, men de objektive analyser med feltundersøgelser og spredningsberegninger viste ikke tilsvarende effekt, muligvis fordi gassen nu blev udledt gennem en højere skorsten og nåede længere væk. Feltundersøgelserne viste registrering af lugt 760 meter væk, mens spredningsberegningerne viste, at 98 percentilen for 1 OU/m³ lå 1.200 meter væk. En væsentlig effekt var dog, at de højeste koncentrationer ved jorden blev reduceret, en effekt der ikke umiddelbart kan ses ved beregningerne.

Artiklen refererer, at der er en god overensstemmelse mellem kemiske koncentrationer og lugtemissioner fra biofiltre[25]. Overensstemmelsen er specifik for hver type lugt og kan ikke generaliseres. Man fokuserede derfor både på reduktionen af kemiske komponenter og lugt ved målinger på biofiltrene.

Da de sidste forbedringer var indført blev det konstateret, at effektiviteten af biofiltrene var over 90 % for både kemiske komponenter og lugt. Lugt kunne registreres ca. 900 m væk, og spredningsberegninger viste, at 98 percentilen for 1 OU/m³ stadig lå ca. 1.200 m væk. Det nævnes ikke i rapporten, at påvirkningen af omgivelserne var mindsket, og det forklares ikke, hvorfor den forbedrede effektivitet tilsyneladende ikke kan eftervises gennem spredningsberegninger. Vi vurderer, at der kan være tale om forandringer i lugten gennem de forbedrede rensninger. Afstanden alene siger ikke det hele om lugtens generende påvirkning.

Erfaringerne i artiklerne bekræfter, at det er vanskeligt at vurdere lugten fra et sådant anlæg gennem målinger og beregninger.

4.3.2.2 Feltmålinger med panel

I Flandern indsamles og komposteres årligt 270.000 tons have-park affald på åbne anlæg[26]. Der er lavet en større undersøgelse af lugtudviklingen fra tre forskellige komposteringsanlæg. Vendefrekvensen er forskellig på de tre anlæg, ligesom der er forskel i kapacitet og størrelse på madrasserne.

Undersøgelsen omfatter dels en ”sniffing team measurement”, hvor panelmedlemmerne går i området i læsiden af anlægget og noterer, hvor lugten kan erkendes. Resultater er den længste afstand fra anlægget, hvor lugt kan erkendes (som omtalt i afsnit 5.2.2), og en kildestyrke beregnet på basis af denne afstand og en meteorologisk model. Kildestyrkerne er interessante, da det er denne størrelse, man søger til brug ved spredningsberegninger i Danmark. Resultaterne ses i tabel 3.

Der påvises ingen tydelig sammenhæng mellem emissioner og aktiviteter i denne undersøgelse.

Desuden er der foretaget flere olfaktometriske analyser på én madras på hvert anlæg i en periode på op til 120 dage ved forskellige aktiviteter. Der rapporteres om op til ca. 15.000 LE pr. ton kompost pr. time med en enkelt værdi på 35.000 LE pr. ton kompost pr. time umiddelbart efter vending.

Prøvetagningen til den olfaktometriske analyse er udført ved hjælp af et 9 m² stort telt på en metalramme. Teltet er forsynet med en 30 cm lang skorsten med 10,5 cm i diameter, hvor volumenstrømmen måles ved hjælp af hastigheden og prøver udtages. Metoden kan karakteriseres som en kammermetode.

På grundlag af resultaterne konkluderes, at lugtemissionen er størst de første 10 dage efter komposteringens begyndelse (5.000 – 10.000 LE/ton/time). Desuden er der store emissioner umiddelbart efter vending (op til 35.000 LE/ton/time). Efter vending går der 3-4 dage, før lugtemissionen er nede på niveauet før vending (100 – 700 LE/ton/time efter den indledende periode). Det påpeges, at lugtemissionerne efter vending er mindst på anlæg, hvor der vendes hyppigt.

4.3.3 Holland

I Holland indeholder den hollandske luftvejledning retningslinier for lugt fra kompostanlæg og spildevandsanlæg. I det følgende ses en kort gennemgang af hovedtrækkene.

4.3.3.1 Kompostering af have- og parkaffald

Reglerne for kompostering af have- og parkaffald og grøntaffald fra landbruget er første gang indført i luftvejledningen i 1996 og testet i perioden 1998/99, inden de reviderede og nu gældende regler blev indført[27].

Vejledningen beskriver meget nøje, hvordan sådanne anlæg skal drives, og hvilke krav der skal overholdes. Der beskrives fire metoder for kompostering af materialet, og for hvert anlæg anbefales afstande fra anlæggets kant til nærmeste bebyggelse. Hvis disse afstande overholdes, antages det, at lugtpåvirkningen i bebyggelsen er acceptabel (tabel 4).

En fjerde metode, C, er en ekstensiv metode, hvor materialet ikke vendes i løbet af processen. Der er ikke fastsat afstande for denne metode, da der ikke foreligger tilstrækkelige data. Emissionen varierer også meget fra ingen (materialet er i ro) til meget høj ved vendinger.

Det anføres, at emissionen fra metode D er tydeligt mindre end fra metode A, hvilket begrunder de meget kortere afstande. De anførte afstande er imidlertid hovedsagelig baseret på erfaring med processerne og analyser af antal klager. De er således ikke baseret på målinger af mindre emission[28].

Afstandene er beregnet på grundlag af forsøg og en praktisk erfaring med, at 1,5 OU_E/m³ som 98 percentil på timebasis er et acceptabelt niveau for lugtpåvirkning. Usikkerheden i forsøgene (bl.a. i lugtbestemmelsen) afspejles i afstandsintervallerne.

Der anbefales en række specifikationer til driften af anlægget. Gennemførelse og kontrol af disse anses for at være den bedste metode til at sikre, at et anlæg ikke belaster omgivelserne. Blandt de anbefalede specifikationer er:

Processen skal følges regelmæssigt gennem måling af temperaturen (<80 °C) og fugtigheden (max 60 %). Det anbefales, at der er et sprinklersystem til sikring af tilstrækkelig fugtighed.

Vejledningen levner i alle forhold mulighed for at afvige fra teksten under forudsætning af tilstrækkelig dokumentation af, at afvigelserne ikke øger belastningen af omgivelserne.

4.3.3.2 Kompostering af husholdningsaffald

Reglerne for kompostering af husholdningsaffald blev indført i 1996[27]. De omfatter nøgletal for lugtemission fra forskellige kilder på et sådant anlæg. Nøgletallene kan anvendes til at foretage en vurdering af spredningen af lugt ved hjælp af to nomogrammer.

Der skelnes mellem processer, der foregår i dagtimerne, og processer, der foregår hele tiden. Begge situationer vurderes under hensyntagen til varigheden af processerne. Ved beregningerne multipliceres nøgletallene for de enkelte processer med de aktuelle mængder. Med den beregnede emission findes de nødvendige afstande i nomogrammet. Nomogrammet giver afstande til hhv. 0,5 - 1 - 1,5 - 2 - 3 og 5 OU_E/m³ som 98 percentiler på timebasis. Et eksempel vises i figur 3.

Figur 3 Nomogram til bestemmelse af acceptable afstande fra komposteringsanlæg[27]

For eksisterende anlæg er der krav om, at lugtkoncentrationen i det nærmeste beboelsesområde ikke må overstige 3 OU_E/m³.

Hvis koncentrationen er imellem 1,5 og 3 OU_E/m³ skal man sikre sig, at lugten og forholdsreglerne er acceptable. Der er et kapitel i lugtvejledningen om vurdering af lugt baseret på bl.a. acceptabilitet og områdets karakter og historiske tilhørsforhold til virksomheden. Der er således mulighed for at tage en række særlige forbehold.

For nye anlæg er de tilsvarende grænser hhv. 1,5 OU_E/m³ og 0,5 til 1,5 OU_E/m³.

Vejledningen beskriver et sæt forholdsregler for kompostering af husholdningsaffald. Reglerne betragtes som ”Best Available Technology” for begrænsning af lugt.

4.3.3.3 Rensningsanlæg

Reglerne for rensningsanlæg blev indført i 1996[27]. De omfatter en række emissionsfaktorer for lugtemission fra forskellige kilder på et sådant anlæg. Emissionsfaktorerne kan anvendes til at beregne hver anlægsdels og herefter hele anlæggets samlede lugtemission.

Placeringen af hver anlægsdel beskrives ved koordinater. Den enkelte dels koordinater ”vægtes” med denne dels andel af den samlede lugtemission. De ”vægtede” koordinater summeres, hvilket giver koordinaterne til et imaginært ”lugtvægtet” punkt for emissionen.

Ved hjælp af to nomogrammer kan man efterfølgende vurdere spredningen af lugt til omgivelserne. Nomogrammerne er fremstillet på basis af en spredningsmodel, hvor anlægget betragtes som en punktkilde. Spredningen beregnes som afstanden fra det ”lugtvægtede” punkt til f.eks. konturlinien hvor 98 percentilen på timebasis er 1,5 OU_E/m³. Der skelnes ikke mellem punkt- og arealkilder. Hvis der indgår punktkilder, placeres de imaginært i samme punkt, og der tages ikke hensyn til deres højder[28]. Hvis det vurderes, at emission fra punktkilder er væsentlig - som på enkelte hollandske anlæg i byområder - skal spredningen beregnes med et spredningsprogram.

Emissionsfaktorerne er baseret på en stor hollandsk undersøgelse fra 1996 ”Industry wide research into odour abatement measures at sewage water treatment plants: results and guidelines”. Rapporten findes kun på hollandsk og indgår ikke som reference til nærværende rapport. Det er derfor ikke muligt at vurdere emissionsfaktorernes kvalitet.

Vejledningen fastsætter to sæt grænseværdier (OU_E/m³ som 98 percentil på timebasis) for hhv. tæt befolkede områder og områder med spredt bebyggelse:

Hvis de beregnede værdier i omegnen af et anlæg overskrider disse værdier, skal nødvendige reduktioner beregnes ved hjælp af nomogrammet. Væsentlige kilder skal udpeges og nødvendige tiltag gennemføres. Ofte anvendte tiltag er

Det nævnes som almindeligt at overdække kanaler med ubehandlet spildevand og kanaler fra den primære sedimentation, ligesom slambehandling typisk overdækkes. Det er derimod sjældent, at f.eks. beluftningstanke og efterklaringstanke overdækkes.

Erfaringerne hos de hollandske myndigheder med reglerne for rensningsanlæg er gode[28]. Der er i 1999 lavet en stor undersøgelse, som viste, at der ikke er lugtgener ved anlæg, der er installeret korrekt efter reglerne. Af 320 anlæg var der lugtgener ved 10, og disse levede ikke helt op til reglerne. Man vurderer derfor, at reglerne er tilstrækkelige til at beregne lugt fra rensningsanlæg, der behandler almindeligt spildevand fra husholdninger. Reglerne gælder ikke for industrispildevand.

4.3.3.3.1 Eksempel på beregning med den hollandske metode

Beregningsmetoden er illustreret for et dansk anlæg, som for nylig er undersøgt grundigt. Nedenfor er vist beregning af lugtimmission på basis af de hollandske emissionsfaktorer. Det ”lugtvægtede” referencepunkt er beregnet sammen med afstanden til konturlinierne hvor 98 percentilerne på timebasis er hhv. 3,5 – 1,5 – 1,0 og 0,5 OU_E/m³.

Syv arealkilder på et dansk renseanlæg er ansvarlig for ca. 40 % af anlæggets samlede emission. For disse syv kilder er de hollandske emissionsfaktorer brugt til beregning af emissionen. Den samlede emission for de syv kilder er 120 millioner OU_E/m³. Til sammenligning gav anvendelse af den danske undersøgelses emissionsfaktorer en samlet emission på ca. 10 gange så meget. Afstandene til hver af de fire konturlinier som anvendes i nomogrammet ses i nedenstående tabel 5.

Ved hjælp af OML-MULTI, version 5.0, er de maksimale, månedlige 99 percentiler og 98 percentilerne for hele året (meteorologi for Kastrup, 1976) beregnet i de fire afstande. Begge percentiler er på månedsbasis. Resultaterne for 12 udvalgte retninger (af 36) ses i tabellen. Den maksimale 99 percentil for hver afstand er den højeste blandt alle 36 99 percentiler. 98 percentilen for hver afstand er beregnet på basis af samtlige timeværdier i denne afstand. Værdien er derfor ikke identisk med den højeste 98 percentil i tabellen.

Tabel 5 Resultater fra sammenlignende beregning af spredning af lugt fra rensningsanlæg

Resultaterne for de udvalgte retninger viser, at den maksimale, månedlige 99 percentil i en given afstand fra kilden kan være op til to gange højere end den årsbaserede 98 percentil i den samme afstand (nederste linie i tabel 5). I 60 % af de udvalgte punkter (kombination af retning og afstand) er den maksimale, månedlige 99 percentil op til 1,1 gange større end den årsbaserede 98 percentil. I de øvrige 40 % er den mellem 1,4 og 1,7 gange større.

Betydningen af de to beregningsmetoder kan illustreres ved at bruge afstanden 360 meter som eksempel. I denne afstand kan et eksisterende anlæg med en emission på 120 millioner OU_E/m³ overholde det hollandske krav om 3,5 OU_E/m³ som 98 percentil på timebasis over hele året (OML beregner 4,2 OU_E/m³, hvilket er en fornuftig overensstemmelse). Den maksimale månedlige 99 percentil på timebasis er beregnet til 8,2 OU_E/m³. Det svarer til ca. 5,5 LE/m³ jfr. multiplikationsfaktorerne i afsnit 1. Anlægget vil derfor næsten kunne leve op til et hypotetisk dansk krav om 5 LE/m³ på timebasis i denne afstand.

Danske krav er oftest baseret på minutværdier, og derfor skal værdien multipliceres med yderligere 2,8. Den maksimale, månedlige 99 percentil på minutbasis er derfor 15,4 LE/m³. Anlægget kan derfor ikke leve op til et typisk dansk krav i denne afstand på 5-10 LE/m³.

Resultaterne viser også, at beregning med OML-MULTI giver højere 98 percentiler end ved anvendelse af den hollandske nomogrammetode (de hollandske 98 percentiler er værdierne på de betragtede konturlinier – f.eks. 3,5 OU_E/m³ i 360 meters afstand). For de tre korteste afstande er OML-værdierne (Total for alle retninger) 20-25 % højere, mens den for den længste afstand kun er 6% højere.

Det skal afslutningsvis gentages, at den hollandske metode også er baseret på målinger. Resultaterne skal derfor vurderes i lyset af usikkerheden på målingerne

4.3.4 Tyskland

Tyskland er et af de lande, der har meget fokus på lugt. Der er udført meget udviklingsarbejde med f.eks. bestemmelse af lugt fra rensningsanlæg. Der er stor fokus på brug af vindtunneler på denne type anlæg, men vi vurderer, at det er udenfor denne rapports formål at gå i detaljer med dette arbejde.

Det er dog værd at nævne, at der fra et af de seneste arbejder rapporteres meget omfattende resultater fra flere rensningsanlæg[29]. Resultaterne antyder ikke, at der kan bestemmes éntydige lugtemissioner fra samme type kilde. Således rapporteres f.eks. 38 værdier fra 10 primære sedimentationstanke, og 95 % konfidensintervallet spænder fra 401 OU_E/m²/h til 12.900 OU_E/m²/h. Den højeste værdi blev målt til 394.000 OU_E/m²/h.

TA Luft beskriver enkle retningslinier for komposteringsanlæg og øvrig biologisk behandling af affald[30]. For åbne anlæg gælder

Det fremgår ikke eksplicit om kravene til koncentrationerne i afkastene også gælder for åbne anlæg, og umiddelbart forekommer det ikke sandsynligt, at det kan kontrolleres. Tilsvarende gælder det næppe, at der skal foretages årlig kontrol.

4.3.5 England og Irland

I England er kravene til lugt generelt, at der ikke må forekomme lugt udenfor en virksomheds område. Følgende krav er formuleret, og de åbner lidt for, at der kan tillades lugt udenfor området[31].

Det sidste krav er en stor lempelse i forhold til ingen lugt, og det er derfor væsentligt at bemærke, at det gælder for eksisterende anlæg.

Irland har immissionsgrænser for fremstilling (ved kompostering) af vækstmedium til svampedyrkning:

Dermed er de irske krav mere imødekommende for anlæggene end de engelske krav.

4.1 Erfaringer i Danmark